《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB18918-2002)規(guī)定了TN的一級A排放標準限值為15mg·L-1 ，NH4+-N的一級A排放標準限值為5mg·L-1。2016年以來，各地相繼發(fā)布了城鎮(zhèn)污水處理廠的污染物地方排放標準，其中的出水氮指標愈加嚴格。例如，北京市的《城鎮(zhèn)污水處理廠水污染物排放標準》(DB11/890-2012)中TN和NH4+-N的一級A標準限值分別調(diào)至10mg·L-1 和1.0(1.5)mg·L-1 。更嚴格的排放標準也給污水處理廠的生物脫氮工藝提出了更高要求。

以前置缺氧反硝化(缺氧-好氧，anoxic-oxic，AO)為代表的生物脫氮工藝是主流的生活污水脫氮技術(shù)。在相關(guān)的工程應用中，一般采取增大內(nèi)回流比的方式來提高工藝的脫氮效率。然而，內(nèi)回流液來自于曝氣區(qū)，其溶解氧含量較高，導致缺氧區(qū)不能保持理想的缺氧狀態(tài)，從而限制了脫氮效率的提升，且很難實現(xiàn)深度脫氮。若在好氧段的后端增加缺氧段形成后置缺氧段，即構(gòu)成了缺氧-好氧-缺氧(anoxic-oxic-anoxic，AOA)工藝，便可充分利用微生物胞內(nèi)糖原或聚羥基脂肪酸酯驅(qū)動反硝化來進行脫氮。該工藝不僅脫氮效果好，還可利用內(nèi)碳源以節(jié)省費用，并在一定程度上減少剩余污泥的產(chǎn)量、降低污泥處置費用，是一種有發(fā)展?jié)摿Φ募夹g(shù)。然而，由于微生物自身存儲碳源不足，在長時間的好氧反應后，細胞內(nèi)的碳源大多已被氧化，此時細胞處于饑餓狀態(tài)，導致后置缺氧區(qū)的內(nèi)源反硝化效率較低，故仍需采用提高污泥濃度、促進短程硝化反硝化等措施以提高后置缺氧區(qū)的反硝化效率。

本研究在中試規(guī)模裝置的后置缺氧區(qū)添加生物填料，以提高系統(tǒng)內(nèi)污泥濃度，并通過添加羥胺調(diào)控不同硝化細菌以實現(xiàn)短程硝化反硝化，再優(yōu)化外回流比以提升整體脫氮，以期為污水深度脫氮工藝的進一步工程化應用提供參考。

1、材料與方法

1.1 進水和接種污泥

實驗用水取自北京市某再生水廠曝氣沉砂池，具有低C/N的特點。該水樣平均COD為172mg·L-1，平均BOD5為95mg·L-1，平均TP為3.2mg·L-1，平均堿度為725mg·L-1，平均NH4+-N為42.8mg·L-1，平均NO2--N和NO3--N均小于1.0mg·L-1。裝置中接種的污泥取自該廠多級AO生化池，其MLSS為5610mg·L-1、MLVSS為4160mg·L-1。

1.2 中試裝置

中試裝置含進水箱、進水管路、提升泵、反應器、氣泵、二沉池、回流管路及排水管路等部件，其流程見圖1。進水從進水箱通過提升泵輸送至反應器。反應器總?cè)莘e3m3，劃分為6格。其中，缺氧區(qū)分為2格(A1、A2)，好氧區(qū)分為3格(O1、O2、O3)，而后置缺氧區(qū)僅有1格(A3)。好氧區(qū)通過氣泵進行供氣。3個區(qū)域內(nèi)均填充有聚乙烯生物填料，填充比例分別為10%(缺氧區(qū))、10%(好氧區(qū))、50%(后置缺氧區(qū))。反應器出水進入二沉池后進行沉淀分離，二沉池的容積為0.785m3，回流管路設置于底部錐形漏斗。部分沉淀污泥經(jīng)過外回流管路通過提升泵回到缺氧區(qū)，出水及剩余污泥則外排。

1.3 運行參數(shù)

該中試裝置的設計處理水量為4.41m3·d-1，總水力停留時間(HRT)為16.2h。缺氧區(qū)、好氧區(qū)和后置缺氧區(qū)的HRT分別為3.7、8.8和3.7h。在運行過程中，通過控制排泥速度將系統(tǒng)中污泥質(zhì)量濃度控制在3500~5500mg·L-1。在運行末期，3個區(qū)域內(nèi)生物膜對應的污泥質(zhì)量濃度均低于1g·L-1。初始污泥外回流比設置為100%。好氧區(qū)溶解氧(DO)維持在1~4mg·L-1。在裝置運行過程中，投加至好氧區(qū)的羥胺質(zhì)量濃度為5mg·L-1。

在掛膜結(jié)束后，將運行過程分為3個階段，相應的運行時間及控制條件如表1所示。階段1為對照階段，用以考察該工藝在常規(guī)運行條件下的脫氮效果；階段2為強化脫氮階段，即在階段1基礎上，通過在好氧區(qū)投加羥胺以積累NO2--N進而促進短程反硝化，用以考察系統(tǒng)的強化脫氮效果；階段3為深度強化脫氮階段，即在階段2的基礎上，通過提高外回流比，用以進一步考察系統(tǒng)的強化脫氮潛力。

1.4 水質(zhì)監(jiān)測

每天進行水質(zhì)監(jiān)測，主要監(jiān)測指標有NH4+-N、TN、NO2--N和NO3--N。進出水樣品分別來自進水箱和二沉池，其余各處理段水樣采自各池體的出水口。將水樣采用0.45μm中速濾紙過濾后方可進行分析。所有指標均采用標準方法測定。溫度、DO采用WTW340i測定。

微生物樣品采自接種污泥，以及缺氧區(qū)、好氧區(qū)和后置缺氧區(qū)的填料。利用十二烷基苯磺酸鈉(SDS)法獲得菌體DNA，用瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA純度和濃度。以稀釋的基因組DNA為模板，使用帶Barcode的特異引物和高效保真酶進行PCR。PCR產(chǎn)物用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測，純化后在48RXNS文庫構(gòu)建，在IonS5TMXL進行上機測序。序列在IlluminaHiSeq4000平臺上進行分類分析。

1.5 計算方法

為充分了解短程硝化反硝化的程度，采用式(1)計算好氧區(qū)出水中的亞硝酸鹽氮積累率(nitriteaccumulationrates，NAR)。

式中：C(NO2--N)和C(NO3--N)分別代表好氧區(qū)出水中NO2--N和NO3--N的質(zhì)量濃度，mg·L-1。

2、結(jié)果與討論

2.1 系統(tǒng)的整體脫氮效果

在掛膜馴化完成后，生物膜耦合AOA系統(tǒng)對NH4+-N和TN的去除效果如圖2所示。在3個不同運行階段，系統(tǒng)均可穩(wěn)定去除NH4+-N。在進水NH4+-N平均質(zhì)量濃度分別為38.5、34.3和38.5mg·L-1 的條件下，出水NH4+-N質(zhì)量濃度均可低于1.0mg·L-1 ，其平均去除率分別為97.67%、98.40%和97.41%。結(jié)果表明，羥胺的投加基本不會影響系統(tǒng)對NH4+-N的去除。在此基礎上增大外回流比后，系統(tǒng)對TN的去除效率明顯提升。在對照階段(階段1)，系統(tǒng)進水TN保持在約39.4mg·L-1，出水平均TN為20.7mg·L-1，平均去除率僅為47.1%。而在好氧區(qū)投加羥胺之后(階段2)，進水TN雖稍有降低(均值為35.3mg·L-1)，但其平均值降至16.0mg·L-1，平均TN去除率則增至54.7%。當外回流比調(diào)整為140%(階段3)時，系統(tǒng)的進水平均TN為39.2mg·L-1，而出水平均TN卻降至11.3mg·L-1，平均去除率增至71.3%。在階段3的前期，因疫情導致系統(tǒng)重啟動的影響，使得系統(tǒng)出水平均TN有所升高，但到后期，出水TN仍穩(wěn)定低于10.0mg·L-1。

該中試裝置所在的北京市某再生水廠的處理工藝包含多級AO、雙層矩形平流沉淀池、超濾深度處理等工藝段，其出水TN低于15mg·L-1，可滿足北京市地方標準《城鎮(zhèn)污水處理廠水污染物排放標準》(DB11/890—2012)B級標準。而本裝置的出水TN持續(xù)低于10mg·L-1，說明中試研究取得了較好效果。

2.2 各工藝段的脫氮貢獻

由于系統(tǒng)對NH4+-N的去除主要發(fā)生在好氧區(qū)內(nèi)，且3個階段的去除效率高度一致，故本節(jié)僅分析TN的去除情況。計算3個階段內(nèi)各典型周期的缺氧、好氧和后置缺氧區(qū)脫氮貢獻情況，結(jié)果如圖3所示。

在階段1，TN的去除集中發(fā)生在缺氧區(qū)A1池(33%)和后置缺氧區(qū)A3池(12%)；在階段2，投加羥胺后TN的去除集中發(fā)生在缺氧區(qū)(36%)、后置缺氧區(qū)(9%)和二沉池(8%)；在階段3，隨著外回流比的增大，在系統(tǒng)的3個區(qū)域中均出現(xiàn)了TN的去除現(xiàn)象。其中，缺氧區(qū)、好氧區(qū)、后置缺氧區(qū)的TN去除貢獻率分別為39%、13%和34%。

在階段1，TN的去除僅發(fā)生在缺氧區(qū)A1池，說明A2池已無可利用外碳源，故推測A1池中已出現(xiàn)碳源不足，后置缺氧區(qū)對TN的去除為內(nèi)源反硝化過程的結(jié)果。在階段2投加羥胺后，缺氧區(qū)與后置缺氧區(qū)的TN去除效率與階段1接近，而在階段2的二沉池中出現(xiàn)了TN被去除的現(xiàn)象，說明在二沉池中污泥發(fā)生了內(nèi)源反硝化。在階段3，缺氧區(qū)TN去除率較階段1提升了6%，后置缺氧區(qū)較階段1提高了22%。不僅如此，好氧區(qū)也表現(xiàn)出對TN的去除作用，且去除率超過10%。該結(jié)果表明在好氧區(qū)內(nèi)存在同步硝化反硝化過程。綜上所述，在于好氧區(qū)內(nèi)投加羥胺的條件下，生物膜耦合AOA系統(tǒng)對TN的去除效率得以大幅提升，且后置缺氧區(qū)的去除貢獻最大。

2.3 系統(tǒng)強化脫氮的機理

2.3.1 短程硝化促進后置缺氧區(qū)內(nèi)源反硝化效能的提升

監(jiān)測了好氧區(qū)的出水指標NO3--N及NO2--N，并根據(jù)數(shù)據(jù)計算了亞硝酸鹽氮積累率，結(jié)果如圖4所示。在階段1，好氧區(qū)的出水中未檢測到NO2--N，說明系統(tǒng)在此階段全程進行硝化反應；在階段2中投加羥胺后的1周內(nèi)，NAR一直較低(<5%)，但從第2周開始，NAR迅速上升，并在5d內(nèi)達到47.4%；在階段3時繼續(xù)投加羥胺、增大外回流比的條件下，NAR持續(xù)升高，最高達到70%。

受新冠疫情影響，該裝置停運了一段時間。系統(tǒng)重新啟動后，受新加污泥的影響，前期短程硝化進程被破壞。隨著羥胺的持續(xù)投加，NO2--N得以快速積累，最終在羥胺投加第13d時積累率升至75%。之后，在進水TN保持穩(wěn)定的條件下，NO2--N積累率繼續(xù)上升并穩(wěn)定保持在約90%，最高積累率為97%。在實驗進行末期，進水TN出現(xiàn)較大波動，而出水NO3--N有所提升，但NAR仍保持在約70%。

以上分析表明，通過在好氧區(qū)投加質(zhì)量濃度為5mg·L-1的羥胺可抑制NOB活性，使硝化停留在NO2--N階段，從而實現(xiàn)了短程硝化。該過程與已有研究結(jié)果基本一致。XU等發(fā)現(xiàn)：在投加羥胺的質(zhì)量濃度為10mg·L-1時，SBR中會出現(xiàn)NO2--N快速積累的現(xiàn)象，平均積累率達到了99.8%。通過FISH檢測還證明，AOB的豐度遠遠高于NOB。HAO等在完全硝化濾池中添加質(zhì)量濃度(以氮元素的質(zhì)量濃度計)為2.5mg·L-1的羥胺，通過監(jiān)測NO2--N的積累量，證明羥胺對NOB有抑制作用，且恢復完全硝化需要至少30d，說明添加羥胺能促進短程硝化的實現(xiàn)。

本研究與BRACKLOW等和VOCKS等的研究結(jié)果一致。在未添加外部碳源時，后置缺氧段微生物利用胞內(nèi)糖原或PHA驅(qū)動反硝化脫氮，促進了TN的去除。還有研究表明，當內(nèi)碳源被作為反硝化碳源時，NO2--N的還原速率為NO3--N的1.6倍。這與本研究的結(jié)果基本一致，即在相同HRT條件下，系統(tǒng)在階段3實現(xiàn)了穩(wěn)定的NO2--N積累，使得在階段3系統(tǒng)的TN去除率高于階段1，且NO2--N積累得越多，TN去除率增得更大。

綜上所述，在階段1，缺氧區(qū)及后置缺氧區(qū)對TN的去除路徑為全程反硝化；在階段2，由于剛開始投加羥胺，系統(tǒng)短程硝化效果尚未穩(wěn)定，此時NO2--N與NO3--N共同存在，缺氧區(qū)和后置缺氧區(qū)對TN的去除路徑為短程反硝化和全程反硝化；在階段3，系統(tǒng)已進入穩(wěn)定期，主要生成NO2--N并伴有少量NO3--N，此時的缺氧區(qū)和后置缺氧區(qū)中TN去除路徑主要為短程反硝化。由于短程反硝化比全程反硝化速度快、碳源消耗少，故在階段3后置缺氧區(qū)的脫氮效果得到了大幅提升。又由于缺氧區(qū)內(nèi)消耗的碳源量降低，使得未消耗的碳源進入了好氧區(qū)，促使同步硝化反硝化發(fā)生，故進一步提升了好氧區(qū)內(nèi)的脫氮效果。

2.3.2 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

微生物的群落組成可在一定程度上反映環(huán)境條件。取實驗末期(第140天)各區(qū)域填料上生物膜中的微生物進行高通量測序，并與接種污泥中的微生物群落進行了對比。圖5為各樣品微生物在屬水平上的構(gòu)成。

3個區(qū)域中主要優(yōu)勢菌均包含Acinetobacter (不動桿菌屬)。由于Acinetobacter屬細菌既可參與硝化反應又可參與反硝化反應，故該菌屬已發(fā)展成為脫氮系統(tǒng)的主要優(yōu)勢菌。該菌在后置缺氧區(qū)內(nèi)豐度最高，說明其可能是進行內(nèi)源反硝化的主要微生物。另外，在后置缺氧區(qū)，反硝化菌Bacillus (芽孢桿菌屬)和Thermomonas (嗜熱單胞菌屬)的富集現(xiàn)象說明該區(qū)域發(fā)生的反硝化可能還與這2種菌有關(guān)。

Dok59為缺氧區(qū)的主要優(yōu)勢菌屬，屬于變形菌門，可參與異養(yǎng)反硝化，亦為厭氧氨氧化反應器的優(yōu)勢菌屬之一。Dok59在缺氧區(qū)中豐度最高，說明其既可利用碳源進行反硝化，又可參與厭氧氨氧化。厭氧氨氧化菌CandidatusBrocadia在接種污泥中占比幾乎為0，而在實驗末期缺氧區(qū)的填料生物膜中明顯增加，占比為0.7%。故推測，可能是來水中的氨氮及回流帶來的NO2--N為該菌的生長提供了必要基質(zhì)。分析缺氧區(qū)進出水中的NH4+-N監(jiān)測數(shù)據(jù)后發(fā)現(xiàn)，缺氧區(qū)存在對NH4+-N的去除現(xiàn)象，去除率最高為9.4%。因此，以上2種菌在缺氧區(qū)的富集共同促進了在低C/N進水條件下NH4+-N和TN的去除。

Caldilinea為好氧區(qū)的第2優(yōu)勢菌屬。該菌可消耗有機物，并將NO3--N和NO2--N作為電子受體，故在好氧區(qū)內(nèi)實現(xiàn)同步硝化反硝化可能與該菌的存在有關(guān)。

Nitrospira (硝化螺菌屬)可將NO2--N氧化成NO3--N，是污水處理系統(tǒng)中常見的NOB。Nitrospira在接種污泥里占比1.3%。經(jīng)過140d的運行，其在缺氧區(qū)、后置缺氧區(qū)和好氧區(qū)填料中占比分別降至0.1%、0.3%和0.2%，從而印證了該系統(tǒng)已實現(xiàn)了短程硝化反硝化。

微生物群落結(jié)構(gòu)分析結(jié)果表明，通過在中試規(guī)模AOA系統(tǒng)中添加羥胺可有效抑制NOB生長，實現(xiàn)較穩(wěn)定的NO2--N積累，并在強化后置缺氧區(qū)脫氮的同時提升了系統(tǒng)的脫氮效果。因此，羥胺可應用于短程硝化的實際工程中，本結(jié)果可為實現(xiàn)城市污水主流工藝的短程硝化反硝化深度脫氮提供參考。

2.4 生物膜耦合AOA工藝的經(jīng)濟性分析

實現(xiàn)短程硝化是生物膜耦合AOA工藝提升TN去除率的重要途徑，而羥胺的投加是亦非常關(guān)鍵。由于運行成本是城鎮(zhèn)污水處理廠選擇藥劑的重要指標，故通過對比篩選污水處理廠常用藥劑，以確定最佳投放碳源種類。

表2為投加羥胺或其他常用碳源的費用對比。由于投加的羥胺質(zhì)量濃度較低，在處理相同規(guī)模的污水時，每日投加量遠低于乙酸鈉和葡萄糖的投加量。盡管羥胺單價稍高，但處理單位體積污水增加成本僅為投加乙酸鈉時的60%、投加葡萄糖時的80%，可降低運行成本。此外，羥胺僅需在好氧池投加，降低了操作的運維難度；而通過實現(xiàn)短程硝化，可降低系統(tǒng)的污泥排放量，從而省下部分污泥處理處置費用。

3、結(jié)論

1)通過投加羥胺和優(yōu)化系統(tǒng)外回流比，實現(xiàn)了生物膜耦合AOA系統(tǒng)的強化深度脫氮，出水平均TN由20.7mg·L-1降至11.3mg·L-1，后期出水穩(wěn)定低于10.0mg·L-1。在羥胺投加質(zhì)量濃度5mg·L-1、外回流比140%的條件下，后置缺氧區(qū)的TN去除率提升了22%、缺氧區(qū)提升了6%、好氧區(qū)提升了12%。

2)系統(tǒng)通過投加羥胺實現(xiàn)了好氧區(qū)短程硝化、缺氧及后置缺氧區(qū)短程反硝化。當系統(tǒng)穩(wěn)定運行時，好氧區(qū)亞硝酸鹽氮積累率維持在70%以上，最高可達97%。同時，由于后置缺氧區(qū)短程反硝化消耗碳源降低，提升了好氧區(qū)同步硝化反硝化與缺氧區(qū)內(nèi)源反硝化的脫氮能力。

3) Acinetobacter為系統(tǒng)中的優(yōu)勢菌屬，其可在好氧區(qū)進行硝化、在缺氧及后置缺氧區(qū)進行反硝化。Caldilinea為好氧區(qū)反硝化的承擔者。Dok59為缺氧區(qū)主要反硝化菌，可聯(lián)合CandidatusBrocadia進行厭氧氨氧化脫氮。Bacillus和Thermomonas在后置缺氧區(qū)的富集有助于該區(qū)域內(nèi)的TN去除。羥胺的投加導致亞硝酸鹽氧化菌Nitrospira生長受到明顯抑制，從而實現(xiàn)了短程硝化反硝化。